FITORREMEDIAÇÃO POR MEIO DE PLANTAS ORNAMENTAIS … · aproximadamente 20,0 gramas de sulfato de chumbo II (PbSO4), para fins comparativos, foi estabelecido uma testemunha (planta

UNICESUMAR – CENTRO UNIVERSITÁRIO DE MARINGÁ

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIAS LIMPAS

ROBERTA MERTZ RODRIGUES

FITORREMEDIAÇÃO POR MEIO DE PLANTAS ORNAMENTAIS PARA RECUPERAÇÃO DE ÁREAS

URBANAS CONTAMINADAS COM CHUMBO

MARINGÁ 2016


FITORREMEDIAÇÃO POR MEIO DE PLANTAS ORNAMENTAIS PARA RECUPERAÇÃO DE ÁREAS

URBANAS CONTAMINADAS COM CHUMBO

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Tecnologias Limpas do Centro Universitário de Maringá, como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Tecnologias Limpas. Orientadora: Profa. Dra. Sonia Tomie Tanimoto. Coorientadora: Profa. Dra Ana Paula Machado Velho.

MARINGÁ 2016

Ficha Catalográfica

R657f RODRIGUES, Roberta Mertz

Fitorremediação por meios de plantas ornamentais para recuperação de áreas urbanas contaminadas com chumbo. Roberta Mertz Rodrigues. Maringá-Pr. Unicesumar, 2016. 59p. Contém Tabelas e Figuras Mestrado em Tecnologias Limpas Orientador: Profª. Dra. Sonia Tomie Tanimoto Co-Orientadora: Profª. Ana Paula Machado Velho 1. Pb. 2. Fitoextrator. 3. Metais Pesados. 4. Fitoindicador. 5. Fitoestabilização.

6. Remediação. I. Título. UNICESUMAR.

CDD 22ª Ed. 304.2

NBR 12899 - AACR/2

Ficha Catalográfica elaborada pelo Bibliotecário João Vivaldo de Souza – CRB-9 – 1808

Biblioteca Central Unicesumar


Fitorremediação por meio de plantas ornamentais para recuperação de áreas urbanas contaminadas com Chumbo

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Tecnologias Limpas do Centro Universitário de Maringá, como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Tecnologias Limpas pela Comissão Julgadora composta pelos membros:

COMISSÃO JULGADORA

__________________________________________ Profª. Drª. Sonia Tomie Tanimoto

Centro Universitário de Maringá (Presidente)

__________________________________________ Profª. Drª. Anny Rosi Mannigel Centro Universitário de Maringá

__________________________________________ Profª. Drª. Regina de Held

UNIPAR, Campus Cianorte

Aprovado em: 31 de Março de 2016.

DEDICATÓRIA

Dedico este trabalho a todos aqueles que contribuíram para sua realização.

AGRADECIMENTOS

A Deus pela perfeição deste mundo e a fluidez da vida.

Ao Centro Universitário de Maringá, por ter-me possibilitado desenvolver este

trabalho.

À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES), pela

bolsa de estudos.

Aos professores do Programa de Pós-Graduação em Tecnologias Limpas/ Unicesumar

pela disposição de dividir seus preciosos conhecimentos.

À minha orientadora Profa Sonia Tomie Tanimoto, pelas ideias inovadoras de

pesquisa, capacidade e facilidade de permear por todas as áreas e todo o suporte fornecido.

Ao técnico de laboratório Marcelo Teixeira pelo apoio, paciência, suporte e

orientações nos métodos laboratoriais, sem o qual não seriam possível as análises.

Ao Prof. Djalma Palin Junior e sua empresa Termo Scientific pela disponibilidade de

realizar a análises químicas.

A todos os meus amigos que, de uma forma ou de outra, me apoiaram ao longo da

elaboração deste trabalho.

Finalmente, agradeço do fundo do meu coração aos meus pais, Wilson e Clarice, por

todo o suporte concedido nessa etapa da minha vida, sem os quais nada disso seria possível.

“A vida não conhece tempo, conhece fluxo”.

Ernst Götsch

Fitorremediação por meio de plantas ornamentais para recuperação de áreas urbanas contaminadas com Chumbo

RESUMO

O presente trabalho teve como principal objetivo avaliar a resistência de plantas ornamentais

em ambientes contaminados com Pb (chumbo) e determinar se estas podem ser utilizadas com

remediadores de chumbo no ambiente. Para tal, foi realizada uma investigação do potencial

remediador das espécies Tradescantia pallida (trapoeraba-roxa), Ophiopongo jaburani

(barba-de-serpente), Sansevieria trifasciata (espada-de-são-jorge) e Cuphea gracilis (érica ou

falsa-érica) em absorver/adsorver chumbo de solos contaminados artificialmente. As mudas

foram transplantadas em vasos plásticos, contendo substrato e solo, o experimento foi

distribuído em delineamento inteiramente casualizado e adicionado ao solo à quantidade de

aproximadamente 20,0 gramas de sulfato de chumbo II (PbSO4), para fins comparativos, foi

estabelecido uma testemunha (planta ausente de contaminação), com quatro repetições,

totalizando trinta e dois vasos. No decorrer do experimento foi realizado um registro

fotográfico semanal para acompanhamento e comparação do desenvolvimento das plantas.

Após 20 semanas de contaminação as plantas foram preparadas para análises químicas,

realizadas por meio de espectroscopia de absorção atômica de chama e plasma. Os resultados

mostram que todas as espécies estudadas possuem um potencial em adsorver Pb em suas

raízes. Ao avaliar visualmente o crescimento das espécies, comparando os indivíduos sem

contaminação e contaminados, não foi possível verificar indícios de intoxicação, sendo que

estes tiveram um crescimento "normal". Com exceção da S. trifasciata, as plantas

desenvolvem mecanismos de defesas para impedir que o contaminante seja translocado para a

parte aérea. Todas as espécies estudadas que receberam contaminação por Pb apresentaram

uma aparência semelhante ao das plantas testemunhas e nenhum dos indivíduos morreu,

indicando uma resistência ao elemento.

Palavras-chave: Pb; fitoextrator; metais pesados; fitoindicador; fitoestabilização; remediação

Phytoremediation through ornamental plants for the recovery of urban areas contaminated with lead

ABSTRACT

This study aimed to evaluate the resistance of ornamental plants in environments contaminated with Pb (lead) and determine whether they can be used for lead remediation in the environment. The study of the potential to absorb / adsorb lead form the contaminated soils of Tradescantia pallida (purple-heart), Ophiopogon jaburan (mondo grass), Sansevieria trifasciata (mother-in-law's tongue) and Cuphea gracilis (false-heather). The plants were placed into plastic pots containing soil and substrate. The experiment was distributed in a completely randomized design and added to the soil the amount of approximately 20.0 grams of lead sulfate II (PbSO4), there was also the witness for reference purposes, with four replications, totaling thirty-two vessels. During the experiment the plants were weekly photographic for monitoring and comparing the development of plants. After 20 weeks of contamination the plants were prepared for laboratory chemical analysis made by atomic absorption spectroscopy and flame plasma. The results showed that all species have the potential to adsorb Pb into the roots. To visually evaluate the growth of the species comparing the uncontaminated and contaminated individuals, could not be verified evidence of intoxication, and these had a normal growth. With the exception of S. trifasciata, the plants develop defense mechanisms to prevent the contaminant is translocated to the shoot. All species receiving contamination Pb showed an appearance similar to that of control plants and none of the individuals died, indicating a resistance for element.

Key-words: Pb; phytoextration; heavy metal; phytoindator; phytostabilization; remediation

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 Fazenda Tacaruna - RJ ..................................................................................... 33 Figura 2 T. Pallida – Canteiro Central da Av. São Paulo de Maringá-PR ..................... 34 Figura 3 O. jaburani – Canteiro do Unicesumar de Maringá - PR ................................ 35 Figura 4 S. trifasciata – Canteiro Central da Av. Paraná de Maringá - PR .................... 35 Figura 5 C. gracilis – Canteiro Central da Av. Goiás de Cianorte - PR ........................ 36 Figura 6 Vasos na Casa de Vegetação ............................................................................ 39 Figura 7 Ilustração da Contaminação ............................................................................. 40 Figura 8 Contaminação com Sulfato de Chumbo ........................................................... 40 Figura 9 Secagem em Estufa .......................................................................................... 41 Figura 10 Sulfato de Chumbo Concentrado no Substrato .............................................. 42 Figura 11 Curva Padrão de Sulfato de Chumbo (Espectroscopia de Abso. Atômica) ... 42 Figura 12 T. Pallida - Testemunha ................................................................................. 43 Figura 13 T. Pallida – Contaminação com Chumbo (20,0g) ......................................... 43 Figura 14 T. Pallida (raiz) .............................................................................................. 44 Figura 15 O. jaburani - Testemunha .............................................................................. 44 Figura 16 O. jaburani – Contaminação com Chumbo (20,0g) ....................................... 45 Figura 17 O. jaburani (raiz): A= testema ....................................................................... 45 Figura 18 S. trifasciata - Testemunha ............................................................................ 46 Figura 19 S. trifasciata – Contaminação com Chumbo (20,0g) ..................................... 46 Figura 20 S. trifasciata (raiz) .......................................................................................... 47 Figura 21 C. gracilis - Testemunha ................................................................................ 47 Figura 22 C. gracilis – Contaminação com Chumbo (20,0g) ........................................ 48 Figura 23 C. gracilis (raiz) ............................................................................................. 48

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 Espécies utilizadas na fitorremediação de Pb .................................................. 32 Tabela 2 Delineamento experimental ............................................................................. 34 Tabela 3 Potencial remediador das espécies estudadas .................................................. 49

LISTA DE ABREVIATURAS

ABRELPE – Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos

Especiais

As – Arsênio

ATSDR – Agency for Toxic Substances and Disease Registry

Cd – Cadmio

CETESB – Companhia Ambiental do Estado de São Paulo

Co – Cobalto

COBRAC – Companhia Brasileira de Chumbo

CONAMA – Conselho Nacional do Meio Ambiente

Cr – Cromo

Cu – Cobre

DNPM – Departamento Mineral de Produção Mineral

HCl – Ácido Clorídrico

Hg – Mercúrio

IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

INMETRO – Instituto Nacional de Metodologia, Qualidade e Tecnologia

Ni – Níquel

PAHs – Hidrocarbonetos Aromáticos Plicíclicos

Pb – Chumbo

PbSO4 – Sulfato de Chumbo II

PM – Peso Molecular

Ppm – Partes por milhão

RSU – Resíduos Sólidos Urbanos

Se – Selênio

Sindvest – Sindicato das Indústrias do Vestuário

TPH – Hidrocarbonetos Totais de Petróleo

EPA – United States Environmental Protection Agency

WHO – World Health Organization

Zn – Zinco

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................ 13

2 REVISÃO DA LITERATURA ....................................................................................... 16

2.1 IMPORTÂNCIA COMERCIAL DO CHUMBO............................................................ 16

2.2 UTILIZAÇÃO DO CHUMBO E CONTAMINAÇÃO DO SOLO URBANO .............. 16

2.3 INTOXICAÇÃO HUMANA POR CHUMBO ............................................................... 20

2.4 FITORREMEDIAÇÃO ................................................................................................... 22

2.5 INFLUÊNCIA DOS METAIS EM PLANTAS .............................................................. 29

2.6 TOXIDADE EM PLANTAS POR CHUMBO ............................................................... 30

2.7 ESPÉCIES ADOTADAS NA PESQUISA ..................................................................... 33

3 METODOLOGIA ............................................................................................................. 37

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ..................................................................................... 43

5 CONCLUSÕES ................................................................................................................. 49

REFERÊNCIAS .................................................................................................................. 51

13

1 INTRODUÇÃO

Cidades são organismos vivos e complexos, além de serem ecossistemas abertos,

implantados sobre o ambiente natural que imprimem a artificialização do meio,

adequando-se às necessidades humanas. Quanto maior for à ordem de artificialização,

ou seja, de elaboração tecnológica dos bens produzidos/utilizados e descartados, maior

será o impacto ambiental.

De acordo com Bruna (2002), no Brasil, a industrialização ocorreu a partir dos

anos 1960, também intensificando o fenômeno de urbanização. Somando isso ao

aumento da expectativa de vida e a diminuição da mortalidade elevou-se o número da

população. A população atual do Brasil é de 165.371.493, sendo que a taxa de

urbanização é de 78,4% (IBGE, 2015).

As cidades tem dificuldade de absorver de forma planejada todos esses

indivíduos. Gerando ocupações irregulares em fundo de vale, encostas de morros e áreas

ambientais protegidas. A falta de saneamento básico e tratamento de esgoto doméstico

agrava essa situação junto com a necessidade de locomoção, as quais vão acarretar na

degradação ambiental, poluindo o solo, ar e águas superficiais e de subsolo (BRUNA,

2002).

Com o intuito de regulamentar e minimizar os impactos causados pela

urbanização acelerada entrou em vigor, em 2012, a Política Nacional de Resíduos

Sólidos (PNRS) que proíbe a implantação de novos lixões e traz resoluções sobre a

implantação de aterros sanitários e controlados capazes de dar destinação correta aos

diferentes tipos de descartes (BRASIL, 2010).

No entanto, a Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos

Especiais (ABRELPE) (2013) aponta que o panorama de resíduos sólidos no Brasil,

quantifica que a geração de resíduos sólidos urbanos (RSU) em 209.280t/dia, resulta em

uma média de 1,041kg/hab/dia, sendo coletados 189.219t/dia ou 0,941kg/hab/dia,

atingindo um valor de 20.000 toneladas por dia sendo descartadas de forma

inapropriada. Contudo, apenas 58,26% do RSU no Brasil tem uma destinação final

adequada e pouco mais de 62% dos municípios registraram alguma iniciativa de coleta

seletiva.

14

Além da problemática apresentada sobre resíduos sólidos e sua destinação, há

uma preocupação generalizada das cidades com a contaminação de seus espaços, visto

que algumas toxinas de alto risco para a saúde e sobrevivência de todo um ecossistema,

podem ser liberadas de forma irresponsável e sem nenhum tratamento por diversos tipos

de indústrias e serviços.

Nesse parâmetro, pode-se destacar a contaminação do solo por chumbo (Pb),

risco gerado por indústrias e serviços que utilizam esse elemento no seu processo de

produção. Segundo Sharma e Dubey (2005) as fontes de contaminação do meio

ambiente por Pb são através do escape de automóveis, em aditivos em pigmentos e

gasolina; mineração, indústrias de fundição de minérios de chumbo através das

chaminés das fábricas; efluentes da indústria de baterias acumuladoras; pinturas

metalizadas e operações de acabamentos; fertilizantes e pesticidas; além das intemperes

naturais.

Na região é possível destacar a cidade de Umuarama, que possui uma

recuperadora de baterias automotivas, apresentando uma filial em Cianorte. Em

Maringá, destacam-se as lavanderias industriais, que segundo o Sindicato das Indústrias

do Vestuário (Sindvest) dividem-se em seis lavanderias industriais e doze estamparias

além de três fábricas de tintas e vernizes atuantes na cidade.

As contaminações por esse material são raras, porém, quando ocorrem causam

grande impacto ambiental, econômico e principalmente afetam a saúde da população.

Essas áreas contaminadas são consideradas um grande risco à saúde e segurança

pública, o que limita o desenvolvimento urbano local e desvaloriza todo o setor

imobiliário (SÁNCHEZ apud GLOEDEN; SOARES, 2013).

Desta forma, essa pesquisa foi desenvolvida na busca de alternativas funcionais

para potencial recuperação de solos contaminados com Pb, de forma global ou parcial

tornando-o adequado para uso sem risco sanitário. Priorizando características como

baixo custo e manutenção, mantendo eficiência e considerando a rapidez no processo de

remediação.

Adotou-se a fitorremediação, que consiste em um método que utiliza plantas

para degradar, extrair, conter, ou imobilizar contaminantes do solo ou água. Grande

parte desse método consiste na comprovação do conhecimento empírico na agricultura,

silvicultura e horticultura no que se refere às questões ambientais; sendo que os

contaminantes podem ser de vários tipos: orgânicos e inorgânicos (EPA, 2000).

15

As principais vantagens apresentadas por este método consistem na ampla

variedade de plantas, alcance, eficiência e possibilidade de uso em diversos ambientes

(solo, água) e, principalmente na capacidade de não agredir o ambiente (MALIK;

BISWAS, 2012).

Considerada uma tecnologia verde e sustentável, que não necessita de

implementação de energias, ou monitoramento intensivo; ela melhora a qualidade do ar

com o sequestro do gás carbônico, controlam as erosões, escoamentos, infiltrações, bem

como poeira atmosférica. Caracteriza-se por ser um tratamento passivo e no local da

contaminação; favorece uma percepção pública e oportunidade educacional. Melhora a

estética, e auxilia na redução de ruídos; aplicável a locais remotos de difícil acesso;

pode ser usada em conjunto com outros métodos de remediação. É indicado para

identificar e mapear a contaminação. Pode ser aplicado como preventivo para detecção

de possíveis vazamentos; com baixa manutenção que ajuda a natureza a recuperar-se;

cria habitats; promove a restauração natural e é viável financeiramente (EPA, 2000).

Sendo assim, baseando-se no fato de que algumas espécies de plantas são

capazes de absorver/adsorver contaminantes no solo por um prazo indeterminado, este

estudo tem por objetivo principal avaliar a resistência de plantas ornamentais em

ambientes contaminados com chumbo e determinar se estas podem ser utilizadas com

remediadores deste metal no solo. Além de analisar o potencial das espécies

Tradescantia pallida (trapoeraba-roxa), Ophiopongo jaburani (barba-de-serpente),

Sansevieria trifasciata (espada-de-são-jorge) e Cuphea gracilis (érica ou falsa-érica) em

absorver/adsorver chumbo de solos contaminados; acompanhar de forma visual o

crescimento das espécies comparando os indivíduos sem contaminação e contaminados,

observando possíveis indícios de intoxicação; determinar o potencial remediador de

cada planta através de análises químicas e por fim, precisar a presença de chumbo nas

diferentes regiões das plantas (raiz, folhas, caule).

16

2 REVISÃO DA LITERATURA

2.1 IMPORTÂNCIA COMERCIAL DO CHUMBO

O chumbo, de numero atômico 82, é um metal cinza-azulado, maleável e

sensível ao ar, seu ponto de fusão é relativamente baixo 327ºC, tendo como temperatura

de ebulição 1749ºC, está classificado como um metal pesado, de alta toxicidade. É

relativamente abundante na crosta terrestre, sendo as maiores fontes naturais as

emissões vulcânicas, intemperismo geoquímicos e névoas aquáticas (WHO, 1995).

Conhecido desde a antiguidade ocupa o posto do quinto metal mais utilizado na

indústria, podendo ser extraído de minas e transformado por diversos processos, nos

últimos 100 anos a produção e o consumo praticamente quadruplicaram

(PANTAROTO; FIGUEREDO, 2007).

Segundo o Departamento Nacional de Produção Mineral (DNPM) (2014), no

ano de 2012, a produção mundial de chumbo atingiu 10,5 milhões de toneladas, sendo

que a China teve a maior participação de 44%. No Brasil não há produção do chumbo

primário, a manipulação desse elemento restringe-se à sua reciclagem; é encontrado

principalmente em: baterias automotivas, indústrias e materiais de telecomunicação.

Mesmo assim, no ano de 2013, o país chegou a remanejar um total de 152 mil

toneladas, sendo que as usinas refinadoras possuem capacidade de 160 mil

toneladas/ano (DNPM, 2014).

Comercialmente é muito utilizado devido à vasta aplicação na indústria e com

características peculiares: como sua excepcional maleabilidade, baixo ponto de fusão,

alta resistência à corrosão, alta densidade, alta opacidade aos Raios-X e gama, reação

eletroquímica com ácido sulfúrico e estabilidade química no ar, solo e água, sendo

possível ainda seu aproveitamento de forma pura ou ligado a outros metais, ou

compostos químicos (ATSDR, 2007).

2.2 UTILIZAÇÃO DO CHUMBO E CONTAMINAÇÃO DO SOLO

URBANO

No séc. XIX, o chumbo metálico era utilizado para lacrar latas de alimentos e

bebidas, porém, ao abri-las o chumbo da solda reagia com o oxigênio e havia o risco de

17

contaminar o alimento, principalmente em meio ácido, que são muito utilizados como

conservantes (SPIRO; STIGLIANI, 2009, BAIRD; CANN, 2011).

Baird e Cann (2011, p. 80) relatam que “[...] na Expedição Franklin, de 1845,

onde o objetivo era encontrar uma passagem no Ártico, resultou em falha, porque todos

os seus membros morreram de envenenamento pelo chumbo das soldas nas latas de

estanho que levavam a comida”.

É importante destacar que o chumbo dissolvido (Pb2+) é completamente

absorvido pelo organismo; hoje é ainda muito utilizado para confecção de munições

usadas por caçadores, podendo afetar a fauna local e itens de pesca, contaminando

diretamente os organismos aquáticos (SPIRO; STIGLIANI, 2009, BAIRD; CANN,

2011).

Segundo Yanakiew (2005 apud OLIVEIRA; GOMES; AFONSO, 2010, p. 242)

“[...] cerca de 70% dos metais pesados dos aterros norte-americanos provêm de lixo

eletrônico, sendo que cerca de 40% em massa do chumbo encontrado nos aterros do

país é proveniente de equipamento eletroeletrônico”.

Em tintas e pigmentos, o chumbo é misturado em forma de sais por serem

excelentes fixadores. Dentre eles destacam-se os cromatos (PbCrO4) que formam

pigmentos amarelos e são muito utilizados em sinalizações horizontais de trânsito, os

óxidos (Pb3O4) de coloração vermelha, base de tintas contra corrosão para estruturas

metálicas e os hidroxicarbonatos [Pb3(OH)2(CO3)2] conhecidos como chumbo branco,

muito utilizados como base para tintas internas com pigmentação branca (WHO, 1995,

SPIRO; STIGLIANI, 2009, BAIRD; CANN, 2011).

Os índices de chumbo em tintas já foram noticiados em programas de

telecomunicação, como em uma reportagem do Fantástico em 2015, onde se

apresentaram resultados alarmantes, após analise do Instituto Nacional de Metrologia,

Qualidade e Tecnologia (INMETRO), que reprovou duas marcas de esmalte sintético

por possuírem quantidades de chumbo superior ao permitido pela legislação nacional,

sendo que uma delas apresentou quantidade 200 vezes superior à permitida.

Da mesma forma, que a reportagem do jornal O Globo, sobre estudos realizados

pela Universidade da Califórnia e a Escola de Saúde Pública de Berkeley, informaram

que dos 32 tipos de batons e gloss presentes no mercado americano, pelo menos metade

continham chumbo em quantidades a cima que o permitido no país. No Brasil, a análise

do Departamento de Química da Universidade Federal de Minas Gerais, mostrou que de

18

22 tipos de batons do mercado brasileiro, apenas um, de origem francesa, não continha

chumbo (MILHORANCE, 2013).

O chumbo também é utilizado como aditivo de cerâmica no processo de

esmaltação. Ele é fundido à superfície da cerâmica para que o material se torne

resistente à água e dê acabamento polido (SPIRO; STIGLIANI, 2009).

Na gasolina, começou a ser utilizado em 1922, para ampliar o desempenho do

combustível, aumentando a octanagem. Sua adição só começou a ser reduzida em 1990

por alguns países que optaram pelo uso de catalizadores (SPIRO; STIGLIANI, 2009,

BAIRD; CANN, 2011).

Com o aumento da indústria automobilística no século XX, cresceu também a

comercialização das baterias, responsáveis pela partida, iluminação e ignição dos

automóveis. Calcula-se que este seja o destino de 70 a 75% da produção de chumbo no

mundo. As baterias são um equipamento eletroquímico que fornece energia elétrica

através de reações químicas, e as compostas por chumbo-ácido possuem a vantagem de

funcionar com reações químicas reversíveis, o que possibilita serem recarregadas

(PAOLIELLO; CHASIN, 2001).

Para a reciclagem da bateria chumbo-ácido, são feitos três processos: quebra da

bateria, redução e o refinamento do chumbo. Nos processos mais modernos a quebra da

bateria, praticamente não tem contato humano, utilizando tecnologias mecanizadas e

confinadas, mas pode gerar impacto ambiental através de poeira, particulado e detritos

de chumbo (JOST, 2001 apud PAOLIELLO; CHASIN, 2001).

As sucatas de baterias normalmente são compostas por chumbo metálico, óxido

de chumbo, sulfato de chumbo e outros metais como: o cálcio, o cobre, prata,

antimônio, arsênio e estanho. O processo de redução comporta o isolamento do chumbo

metálico. Nessa fase, há possibilidade de contaminação por descarte de rejeito

contaminado, tanto a poeira de chumbo quanto os compostos clorados e o dióxido de

enxofre (SO2) (JOST, 2001, apud PAOLIELLO; CHASIN, 2001).

O refinamento tem como finalidade separar o restante do cobre, antimônio,

arsênio e estanho, transformando o chumbo duro em chumbo mole. Aqui os impactos

ambientais podem incluir emissão de vapores de chumbo, dióxido de enxofre (SO2),

poeira dos metais pesados e gás cloro (JOST, 2001 apud PAOLIELLO; CHASIN,

2001). Geralmente os resquícios do chumbo refinado permanecem próximos à fonte

poluidora, no entanto, existe a hipótese de que 20% se dispersa para áreas mais remotas,

19

dependendo do tamanho do particulado, gerado principalmente por fundições,

incineradores e queima de combustíveis fósseis (WHO, 1995).

O chumbo pode ser transferido da atmosfera para a superfície ambiental através

de deposição seca ou úmida, sendo a úmida mais preocupante por ocorrer entre 40 e

70% das dispersões que causam acumulo de chumbo no solo. O transporte do

particulado também depende de uma série de fatores incluindo o pH, a composição

mineral do solo e a quantidade e tipo de matéria orgânica (REAVES; BERROW, 1984,

GARCIA-MIRAGAYA, 1984 apud WHO, 1995).

A solubilização do chumbo orgânico está diretamente relacionado ao alto pH,

estando entre 4 e 6 sua forma mais solubilizada e disponível para plantas e para águas

subterrâneas (EPA, 1986 apud WHO, 1995). As maiores concentrações de chumbo no

solo estão sempre próximas às indústrias de fundição e de recuperação de baterias, além

das rodovias de tráfego intenso nos grandes centros urbanos (WHO, 1995).

Um caso atual de contaminação exposto atualmente ocorreu em Flint, uma

cidade dos EUA, ao trocar a fonte de abastecimento de água, orginalmente do Lago

Huron, passou a fazer a captação do Rio Flint, no entanto esta é muito ácida, a qual

reage com a tubulação feita de chumbo, passando a corroê-la, contaminando a

população em suas próprias casas (JORNAL NACIONAL, 2016).

No Brasil existem casos de contaminação do solo por chumbo, ocorrido por

mineração deste metal. A cidade de Santo Amaro da Purificação no estado da Bahia é

considerada uma das mais poluídas por chumbo no mundo, de acordo com estudos da

Universidade Federal da Bahia. Calcula-se que 80% da população estejam

contaminadas pelos resíduos deixados pela mineradora Pumbum Comércio e

Representações de Produtos Minerais e Industriais, antiga Companhia Brasileira de

Chumbo – COBRAC; que executava beneficiamento de minérios operou no município

de 1960 a 1993. A tragédia, que teve início ainda nos anos 1960, desdobrasse até hoje,

os danos causados ao meio ambiente tiveram como consequência a contaminação da

população. Sem um plano de manejo de fechamento da mineradora, a população,

desavisada dos riscos, chegou a pavimentar ruas, construir casas e até mesmo prédios

escolares e creches com o resíduo do chumbo utilizado na atividade industrial

(FERNANDES; BERTOLINO; EGLER, 2012).

Outra área explorada pela a mesmo mineradora foi o Alto Vale do Ribeira,

localizada no extremo-nordeste do Estado do Paraná e sudeste do Estado de São Paulo.

A mineração voltada para produção de chumbo, zinco e prata funcionou até 1996,

20

causando grande impacto à vegetação e à paisagem, o beneficiamento e refino dos

metais produziram montanhas de rejeitos que se situam expostas. Próximo à margem do

rio Ribeira encontra-se o município de Adrianópolis-PR com população exposta à

contaminação (LOPES et al., 2006).

Uma catástrofe recente foi o rompimento da barragem de Fundão que causou o

transbordamento da barragem de Santarém, da mineradora Samarco em Mariana, no

Estado de Minas Gerais, no dia 5 de Novembro de 2015. O rompimento liberou cerca de

60 milhões de metros cúbicos de lama, que devastou o Município de Marina, percorreu

aproximadamente 700 km, pelo Rio Doce e desaguou no Espírito Santo, gerando um

grande impacto ambiental (COSTA, 2015). Uma semana após o rompimento das

barragens, foram divulgadas análises solicitadas pelo Serviço Autônomo de Água e

Esgoto de Baixo Guandu, do Espirito Santo, da água do Rio Doce. O qual apresentou

quantidades elevadas de metais pesados como arsênio, chumbo, cromo, zinco, bário e

manganês, precisando ser suspensa a captação de água para abastecimento da

população, além de ter eliminado a biodiversidade do rio (CONSTANTI; MENEZES,

2015).

2.3 INTOXICAÇÃO HUMANA POR CHUMBO

No organismo humano o chumbo não tem nenhuma função como nutriente, no

entanto, é praticamente impossível encontrar indivíduos sem alguma quantidade

significativa desse metal no organismo (TROSTER, 1993).

O chumbo, quando encontrado na forma inorgânico, pode afetar sistemas do

organismo humano, provocando distúrbios, afetando principalmente os ossos. Sua ação

varia em função do tempo de exposição e intensidade, assim como características do

indivíduo (MOREIRA; MOREIRA, 2004, HOLZBACH et al., 2012). Quando o Pb se

apresenta de forma orgânica, tetrametila e tetraetila, é solúvel em gordura sendo

facilmente absorvido pelo organismo, causando distúrbios neurológicos (TEIXEIRA et

al. 2004 apud HOLZBACH et al., 2012).

O corpo humano absorve o chumbo de forma lenta e gradativa e seu acumulo

pode levar à intoxicação. Por isso, é de extrema importância à substituição desse

elemento por compostos menos agressivos tanto na formulação da gasolina, por

21

compostos aromáticos, quanto na pigmentação de tintas por hidróxido de ítrio (SPIRO;

STIGLIANI, 2008).

Segundo apontou Troster (1993) as principais fontes de contaminação humana

são pelo ar: nos grandes centros urbanos, próximo às rodovias de alto tráfego e onde há

concentração de indústrias e em raros casos através da água: principalmente após a

substituição dos canos de chumbo em residências, podendo ainda ser vista em água

mole (baixo teor de cálcio e magnésio). A maior ocorrência, no entanto, levantada por

Who (1995) é através da ingestão de alimentos e bebidas contaminados pelo chumbo

presente no ar, solo e água, sendo que, a maior concentração nas plantas contaminadas

está na raiz e a menor nas frutas e sementes, ressaltando que os alimentos

industrializados apresentam teor de chumbo ainda mais elevados.

A intoxicação por chumbo pode lesionar o sistema nervoso central e periférico e

em muitos casos o sistema motor, agravando-se para encefalopatia1, tanto em adultos

como em crianças. Ainda em crianças, essa contaminação é capaz de afetar o

crescimento físico e reduzir a estatura, provocar deficiência cognitiva e disfunção da

percepção senso-motor fina, além de prejudicar seriamente o nervo ótico e sistema

auditivo inclusive em adultos (MOREIRA; MOREIRA, 2004).

O principal problema do sistema hematológico é a anemia, devido ao efeito

tóxico sobre os glóbulos vermelhas na medula óssea. O chumbo dificulta a produção de

hemoglobina pelo organismo, comprometendo muitas reações enzimáticas, necessárias

para a síntese da heme. Assim o chumbo se liga à hemoglobina impedindo o transporte

do ferro dentro do organismo (WHO, 1977).

No sistema renal, também provoca danos e com frequência os pacientes

apresentam hipertensão. As disfunções renais são geralmente reversíveis quando em

crianças e caracterizam-se por alterações fisiológicas celulares. No caso da nefropatia2

irreversível, tem-se como característica a corrosão vascular, a atrofia ou hiperplasia da

célula tubular e a fibrose intersticial progressiva (MOREIRA; MOREIRA, 2004).

No sistema gastrointestinal cólica é um sintoma precoce, mas em caso de altos

níveis de exposição ao chumbo apresentam-se combinando vários outros sintomas como

dor abdominal, constipação, câimbras, náusea, vômito, anorexia e perda de peso

(ATSDR, 2007).

1 Encefalopatia é o termo utilizado para definir qualquer doença difusa cerebral com alteração da sua estrutura ou de sua função (DAMIANI, 2013).

2 Caracterizada por uma redução gradual da função renal (MOREIRA; MOREIRA, 2004).

22

Existem evidências em estudos clínicos, na população em geral e em casos

ocupacionais, que indicam alcance do chumbo ao sistema cardiovascular, causando

lesões cardíacas, e aumentos na pressão sanguínea em níveis de alta exposição

(MOREIRA; MOREIRA, 2004).

Pelo efeito danoso sobre a saúde pública, por ser altamente contaminante e com

foco nas formas de desintoxicação atmosférica, ressalta-se a importância em analisar

alternativas naturais que contribuam com a descontaminação de um terreno. Acredita-se

que uso da fitorremediação (processo de recuperação de uma área de solo através de

algumas espécies vegetais capazes de sorver, além dos nutrientes necessários a sua

sobrevivência, as toxinas presentes no local) seja a opção mais viável.

2.4 FITORREMEDIAÇÃO

Para a remediação de um ambiente contaminado podem ser utilizados alguns

tipos de tratamentos como: físico, químico ou biológico. A abrangência pode ser parcial

ou remoção completa do contaminante, redução ou biodisponibilidade minimizando a

toxicidade. Ao selecionar o tipo remediação deve-se levar em consideração a eficácia do

método, recursos necessários, tempo de descontaminação, investimento financeiro entre

outros (MALIK; BISWAS, 2012).

A remediação física consiste em remoção da camada superficial do solo,

movimentação da área contaminada, lavagem da terra, solidificação ou processo de

escavação, desta forma o ambiente é limpo. O processo é rápido, porém envolve um

grande custo e risco de contaminação de outras áreas no transporte o material

contaminado, não sendo adequada para grandes áreas de contaminação (CETESB,

2001).

À remediação química adiciona-se ao contaminante produtos químicos para que

reaja, tornando-se menos tóxico para o meio e não sendo absorvido pelas plantas, assim

o poluente permanece no solo de forma menos prejudicial. São necessárias aplicações

periódicas, equipamentos e mão de obra especializada, pode alterar a estrutura e

atividades biológicas do meio em pequenas proporções, não é eficiente para tratamento

de grandes áreas (MALIK; BISWAS, 2012).

A biorremediação é um método que utiliza o processo metabólico dos

microrganismos nativos ou introduzidos, para que este decomponha os contaminantes.

23

É realizado através de um processo natural de culturas microbianas e resíduos

biológicos que fazem as alterações químicas (BENTO, 2012).

A fitorremediação é um sistema tecnológico que engloba vários procedimentos

ainda em desenvolvimento que prevê a utilização de plantas para limpar ou remediar

solos contaminados. Considerada ambientalmente apropriada, essa tecnologia é uma

forma segura e também barata de remover contaminantes (GRATÃO, et al., 2005). O

processo consiste em introduzir espécies vegetais no ambiente contaminado permitindo

que elas assimilem as toxinas em suas raízes e folhas. Tal processo pode ser grande

aliado na descontaminação de metais pesados, pesticidas, xenobióticos, compostos

orgânicos e poluentes aromáticos tóxicos (CUNNINGHAM; OW, 2010).

A utilização de plantas para limpar ambientes contaminados não é exatamente

uma novidade. Historicamente sabe-se que cerca de 300 anos atrás já se utilizavam

determinadas espécies para tratamento de águas residuais (HARTMAN, 1975 apud

LAZART, 2000). E ainda no séc. XIX foram documentou algumas espécies com altos

níveis de acumulação de metais nas folhas (BAUMANN, 1885 apud LAZART, 2000).

No entanto, essa tecnologia não é recomendada para todos os tipos de

contaminação, por exemplo, em casos onde ela seja mais profunda, ou a concentração

do composto seja muito elevada, apenas a fitorremediação não será suficiente para a

descontaminação eficiente do solo (CUNNINGHAM; OW, 2010). Além disso, o

potencial remediador irá depender da interação entre solo, contaminante e planta, que

está diretamente relacionado com as condições climáticas (LASAT, 2000).

A fitorremediação ocorre em três formas básicas, as duas primeiras envolvendo

processos de absorção e a última, processos de adsorção. A primeira é a degradação,

quando a planta é capaz de utilizar os contaminantes em seu processo metabólico, como

nutriente. A segunda é a extração, quando a planta acumula o contaminante sem alterar

suas propriedades, em suas raízes, caules e folhas. E a terceira é a concentração ou

imobilização, onde acontece o sequestro do poluente pela concentração do contaminante

próximo a raiz, evitando dispersão do mesmo. Nos dois últimos casos é necessário que a

massa vegetal tenha um destino correto ou reciclagem. A vantagem é que a quantidade

de material a ser tratado é menor do que fazer a remoção de grande área de solo

contaminada (EPA, 2000).

A fitorremediação pode ser subdividida em seis mecanismos que podem ser

diferenciados pela forma de atuação, pelas características do solo, pelos meios

24

contaminados (solo argiloso, solo arenoso, água superficial, água subterrânea) e pelos

tipos de contaminação, associados à concentração disponível no solo (EPA, 2000).

Primeiramente, pode-se definir a fitoestabilização como sendo a imobilização de

um contaminante no solo através da absorção ou adsorção pela raiz, ou precipitação

dentro da zona da raiz da planta. Utilizando plantas e raízes para prevenir a migração

através de erosão eólica e hídrica, lixiviação e dispersão no solo. Acontece na zona

microbiana e química da raiz, ou alteração do ambiente do solo e química do

contaminante. Modificando a solubilidade e mobilidade do metal ou desassociando

compostos orgânicos, ela age através da sorção, precipitação, complexação, redução de

valência do metal. É utilizada e mais indicada para refrear concentrações de metais

como arsênio (As), cádmio (Cd), cromo (Cr), mercúrio (Hg), chumbo (Pb) e zinco (Zn)

(VASSILEV et al., 2004).

Possui como vantagem a revegetação e a recuperação do ecossistema, além de

não ser necessária a remoção do solo nem colheita e remoção da biomassa. Como

desvantagem, o contaminante permanece no local; sendo talvez necessária a fertilização

e correção do solo; também é importante evitar que a planta transporte o metal para

parte aérea; a zona de raiz e solo contaminado devem ser monitorados para controlar a

solubilização e a lixiviação do contaminante; considera-se um processo intermediário de

contenção (VASSILEV et al., 2004).

A fitoestimulação ou rizodegradação é a degradação de contaminantes,

geralmente orgânicos através da atividade microbiana presente na zona da raiz. As

raízes liberam substâncias como açúcares, aminoácidos, ácidos orgânicos, enzimas e

outros que aumentam a atividade microbiana na rizosfera ampliando a biodegradação do

solo. A atividade da raiz auxilia no processo de aeração e umidificação do solo, criando

condições favoráveis para a degradação do contaminante. Esse processo é indicado para

degradação TPH (hidrocarbonetos totais de petróleo), PAHs (hidrocarbonetos

aromáticos policíclicos), pesticidas, solventes clorados e sulfactantes (MARIANO;

OKUMURA, 2012).

Esse processo tem como vantagem, o fato de que a destruição do contaminante

ocorre no local; não ocorre a absorção do contaminante pela planta; pode apresentar

mineralização do contaminante; baixo custo de instalação e manutenção. Como

desvantagem, o lento desenvolvimento da zona da raiz; a combinação com outras

atividades da planta podem influenciar nos resultados analisados; a planta necessita de

fertilização adicional devido à competição por nutrientes dos microrganismos; a

25

proliferação de microrganismos que não degradam pode ser estimulada; a fonte de

carbono pode ser consumida no lugar do contaminante; e está limitada a profundidade

da raiz (MARIANO; OKUMURA, 2012).

No processo de fitodegradação, tem-se a quebra do contaminante absorvido

através da ação metabólica da planta ou a degradação ocorre externamente pela

liberação de elementos que causam a transformação. A hidrofobia da substância,

solubilidade e polaridade, vão afetar a absorção, assim como a espécie, e as

características fisioquímicas do contaminante. Muito indicado para tratar contaminações

de componentes orgânicos como os solventes clorados, herbicidas, inseticidas,

explosivos e fenóis; e para compostos inorgânicos, nitratos (EPA, 2000).

Apresenta como benefício ocorrer em ambientes livres de microrganismos, com

alto índice de contaminantes tóxicos para a rizosfera. Como desvantagem apresenta a

possibilidade de serem produzidos elementos tóxicos através da metabolização do

poluente, podendo dificultar a identificação do processo metabólico e a comprovação da

eliminação do elemento tóxico (EPA, 2000).

A fitovolatização é a evaporação do contaminante através da transpiração da

planta, que pode liberá-lo para a atmosfera, ou uma forma modificada do mesmo,

através de processos metabólicos. É indicado para contaminações de orgânicos como

solventes clorídricos, e em inorgânicos como selênio (Se) e mercúrio (Hg) (MARIANO;

OKUMURA, 2012).

Essa técnica apresenta a vantagem de transformar compostos em uma forma

menos tóxica e após serem liberados na atmosfera pode sofrer uma degradação mais

rápida do que no solo. No entanto, os elementos tóxicos podem ser liberados e o

contaminante ou seu derivado pode acumular na vegetação causando, posteriormente, a

transferência para os frutos (MARIANO; OKUMURA, 2012).

A rizofiltração ocorre por absorção ou precipitação do poluente para dentro das

raízes da planta ou por adsorção na zona da raiz, imobilizando ou acumulando, podendo

ser removido mais tarde. É indicado para águas superficiais, tratamento de efluentes,

geralmente com baixas concentrações, não sendo indicada para tratamentos de solo.

Podem ser utilizadas plantas aquáticas e terrestres, sendo que as terrestres necessitam de

mais suporte; é um sistema utilizado tanto no local da contaminação como em outros

locais (CETESB, 2001).

Como desvantagem apresenta a necessidade constante da correção do pH da

solução; as influências das reações químicas da raiz ainda precisam ser conhecidas; faz-

26

se necessário um controle de fluxo de efluente para que o tratamento seja eficaz; além

disso é preciso cultivar as plantas em casas de vegetação; as plantas precisam ser

frequentemente descartadas; e ainda há divergências nos resultados apresentados de

análises laboratoriais e em campo (EPA, 2000).

Por ultimo tem-se a fitoextração que ocorre através da absorção do contaminante

pela raiz da planta, sendo este então, armazenado ou transportado e acumulado na parte

aérea. Neste processo é necessário fazer a colheita da planta que retém o contaminante,

porém deixa-se uma massa muito menor para ser eliminada do que a escavação do solo.

É uma tecnologia frequentemente aplicada em contaminações por metais pesados e

muito recomendada para aplicação em solos, sedimentos e lamas, podendo ser ainda,

utilizado em pequenas extensões de contaminação de água (EPA, 2000, GRATÃO et

al., 2005).

Como vantagem tem a recuperação do material contaminante, caso este não seja

tóxico e como desvantagem, sabe-se que as hiperacumuladoras têm crescimento lento,

pouca biomassa e pouco sistema radicular; a biomassa sempre deve ser colhida e

removida, sendo destinada corretamente; os metais absorvidos podem ter um efeito

tóxico nas plantas e, além disso, os resultados apresentados em campo têm-se mostrado

inferiores aos apresentados em laboratório (EPA, 2000, GRATÃO et al., 2005).

Assim, podemos resumir como vantagens da fitorremediação o custo reduzido

quando comparados a outros métodos tradicionais de remediação de solo. O tratamento

sempre acontece no local da contaminação, evitando possíveis extravios em outras áreas

pelo transporte. Na maioria dos casos não gera grandes volumes de resíduos, podendo

aproveitar a biomassa para geração de energia, alimentação de animais (caso não esteja

contaminada por um elemento toxico), e fonte de reposição mineral de área com déficit

nutricional. Pode-se utilizar uma grande diversidade de plantas. Ajuda a corrigir o

equilíbrio ecológico da área afetada. É uma técnica de grande aceite da população por

ser natural. Reduz drasticamente do volume de contaminante para destinação final

(EPA, 2000, LAMEGO; VIDAL, 2007, CATROGA, 2009, LAZART, 2000).

Alguns aspectos condicionam a aplicação da fitorremediação, levando em conta

que o processo depende do desenvolvimento de organismos vivos, podendo sofrer

influências de variações climatológicas como precipitação, mudanças bruscas de

temperatura, intensidade solar e ventos fortes. Por isso, a escolha da espécie é de

fundamental importância, atentando-se a velocidade de crescimento, a biomassa gerada,

os processos metabólicos. A capacidade de atuação está restrita à área de abrangência da

27

raiz da espécie escolhida. As plantas precisam de um destino apropriado para não

correrem risco de contaminação pela massa vegetal (CATROGA, 2009, LAZART,

2000).

O monitoramento periódico das áreas afetadas é de fundamental importância,

assim é possível conter os riscos de liberação de toxinas na atmosfera. Também é

necessário que o contaminante esteja disponível no solo para a absorção da planta, caso

o contaminante seja translocado para a parte aérea pode haver a contaminação de a

cadeia alimentar. Destacando-se que os estudos nessa área ainda são muito limitados

para se ter conclusões afirmativas sobre sua aplicação (EPA, 2000, LAMEGO; VIDAL,

2007). A maioria das espécies que sobrevivem em meios tóxicos tem a capacidade de

evitar metais pesados ou são hiperacumuladoras em seus tecidos (KHAN et al., 2000).

As plantas hiperacumuladora, por definição, tem a capacidade de acumular 100

vezes mais metal do que espécies comuns. Enquanto plantas de acumulação normal, a

necessidade metabólica por micronutriente é menor que 10ppm de matéria seca, as

hiperacumuladoras, por exemplo, podem acumular quantidades de 10ppm para Hg,

100ppm para Cd, 1.000ppm para Co, Cr, Cu e Pb e 10.000ppm de Ni e Zn em massa

seca. Essas plantas não impedem as entradas dos metais pela raiz e desenvolveram

mecanismos específicos para desintoxicar os níveis elevados de metal acumulados nas

células, permitindo assim a bioacumulação de elevadas concentrações de metais

(LAZART, 2000).

No entanto, a maior parte das hiperacumuladoras possui crescimento lento e

pouca biomassa, características que limitam a utilização destas espécies para limpeza de

solos contaminados (CUNNINGHAM; OW, 2010, LASAT, 2000). Ao utilizar a técnica

de fitoextração com hiperacumuladores, é necessária a colheita posterior da planta, que

armazena o contaminante em seus tecidos (LAMEGO; VIDAL, 2007).

Foi no final do séc. XIX que se pôde observar a presença elevada de Zn nas

espécies Thlaspi caerulescens e Viola calaminaria, quando cultivadas em solos ricos

com o metal. Essa descoberta promoveu a pesquisa de plantas hiperacumuladoras.

Atualmente foram identificadas mais de 400 espécies acumuladoras de metal,

pertencendo a 45 famílias. A grande maioria delas é capaz de acumular apenas um tipo

de metal, mas existem acumuladoras de multimetais (LASAT, 2000, VASSILEV et al.,

2004).

Isso gera um debate comum sobre a escolha de hiperacumuladora versus espécie

de acumulação normal. Enquanto a hiperacumuladora tem a capacidade de grande

28

acumulo de metal, limita-se a um lento crescimento e pouca biomassa, e a de acumulo

normal possui baixa concentração de metal que é compensada com o maior volume de

biomassa. O grau de remoção do metal depende da biomassa colhida e da concentração

de metal acumulada (LASAT, 2000).

No entanto, a fitorremediação não se trata simplesmente de plantar e cultivar

algumas espécies hiperacumuladoras de metais em uma determinada área contaminada.

Refere-se a um procedimento de grande complexidade e estratégia, que requer um

projeto com profissionais que possuam experiência em campo, os quais poderão

selecionar as espécies adequadas para metais específicos levando em consideração as

peculiaridades da região contaminada (ALKORTA et al., 2004 apud GRATÃO et al.,

2005).

A definição da espécie para a fitorremediação é um fator muito importante para

a eficiência do processo de remoção do metal. Embora o potencial extrator seja

importante, existem outros critérios que influenciam essa escolha. É preferencial uma

espécie nativa sobre uma exótica, a qual pode ser invasiva e ameaçar a harmonia do

ecossistema. Para evitar a propagação de ervas daninhas, recomenda-se a utilização de

plantas de cultivo, porém as sementes e frutos podem ser um atrativo para animais

colocando-os em risco (LASAT, 2000).

Com o crescimento da vegetação, dependendo do tipo de fitorremediação

escolhido e o tipo de contaminante, a biomassa deverá ser removida do local e ter uma

destinação apropriada. Devem ser feitas análises do material morto como folhas caídas,

plantas doentes ou mortas para ter um controle de acumulo do contaminante nesse

material, caso este não esteja contaminado com elementos tóxicos, pode ser utilizado

como adubo, caso contrário é necessário um tratamento e disposição final adequada

evitando riscos potenciais, tais como introdução na cadeia alimentar. Dependendo do

elemento extraído, a biomassa pode servir para reposição mineral para solos pobres

(EPA, 2000).

No caso de metais pesados, se este estiver presente na parte aérea da planta,

poderá ser feita a colheita através das formas tradicionais de agricultura. É importante

fazer a colheita antes da queda das folhas ou morte e decomposição da planta, para que

o contaminante não volte para o solo, nem contamine outras áreas por dispersão. Após a

colheita a biomassa pode ser processada para extração e separação da maior parte dos

metais (LAMEGO; VIDAL, 2007).

29

Para reduzir o volume e peso da biomassa podem-se utilizar processos térmicos,

físicos, químicos ou microbianos. O método de queima pode gerar energia, que é um

destino economicamente viável, e o metal residual pode ser recuperado das cinzas e

tratado como minério (CUNNINGHAM; OW, 2010, GRATÃO et al. , 2005 apud

LAMEGO; VIDAL, 2007).

2.5 INFLUÊNCIA DOS METAIS EM PLANTAS

Para compreender os efeitos do chumbo nos organismos vegetais é necessário

revisar o seu processo de nutrição. Que será influenciado pela disponibilidade dos

metias no solo, pela forma com que são sorvidos pelas espécies e sua atuação nas

plantas, diferenciando elementos essenciais, benéficos e/ou tóxicos e identificando os

sintomas de intoxicação vegetal.

No solo, os metais estão associados a outros elementos: (1) na solução do solo,

com íons metálicos livres e complexos solúveis; (2) adsorvidos às partes inorgânicas

que constituem o solo, através de troca iônica; (3) ligado à matéria orgânica do solo; (4)

precipitado como óxidos, hidróxidos e carbonatos; (5) incorporado à estrutura dos

minerais de silicato. Assim a biodisponibilidade depende da solubilidade do metal,

estando apenas elementos no estado um e dois de forma disponível para a absorção

vegetal (TESSIER et al., 1979 apud LASAT, 2000, RAIJ, 2011).

Para definir se um elemento é essencial ou não para determinada espécie vegetal,

são usados três critérios: analisar se a ausência do elemento é fatal para a planta antes de

completar seu ciclo; critério 1: se há alguma deficiência diretamente relacionada à falta

do elemento, critério 2: não podendo este ser substituído por nenhum outro e critério 3:

quando o elemento faz parte de uma reação primordial para o metabolismo vegetal

(MENGEL; KIRKBY, 1982, MARSCHNER, 1995).

A captação de todos os nutrientes dentro dos organismos vegetais acontece

através da absorção radicular, onde se da à entrada de um elemento na planta. Ocorre

pelo contato do elemento com a raiz, podendo dar-se através da intercepção, quando no

processo de crescimento a raiz da planta encontra o elemento; do fluxo de massa,

quando o elemento está solubilizado em água e no processo de absorção é absorvido

junto; e de difusão, quando o elemento movimenta-se na água em fase estacionária e é

absorvido junto (RAIJ, 2011).

30

A translocação, movimento do metal, se dá através das membranas e é

controlado por proteínas com função de transporte, além disso, mecanismos sensíveis

mantém a concentração de íons metálicos dentro das necessidades fisiológicas. Em

geral, o mecanismo de absorção é seletivo, assimilando preferencialmente uns mais que

outros. Essa seleção depende da estrutura e propriedade da membrana transportadora,

fazendo com que os transportadores reconheçam, se liguem e transportem íons

específicos (LASAT, 2000).

Em função das cargas metálicas, o metal não se move livremente através da

membrana celular. Para isso, o transporte iônico deve ser mediado por condutores que

se ligam exclusivamente com os metais a serem transportados, fazendo a conexão da

parte extracelular com a intracelular, sendo receptivo exclusivamente ao íon a ser

conduzido. Tanto os componentes minerais quanto os orgânicos se transportam da

mesma forma. Os metais pesados podem ser levados como quelados no processo de

transporte (LASAT, 2000).

Os nutrientes essenciais atuam de forma específica no desenvolvimento das

plantas. Destacando-se as funções, classificados como: (1) estrutural, quando o

elemento faz parte da molécula dos compostos orgânicos; (2) constituinte de enzima,

sendo uma forma de estrutura que geralmente são metais ou elementos de transição, os

quais fazem parte do grupo prostético de enzimas e necessários para seu funcionamento;

e (3) ativador enzimático, quando o elemento, mesmo não participando do grupo

prostético, mas é fundamental para sua atividade (MALAVOLTA, 2006).

Os elementos essenciais, quando em altas concentrações podem fazer tão mal

quanto os elementos tóxicos. Assim, como resposta as plantas acumuladoras comuns

desenvolveram mecanismos de controle de absorção, incluindo o estimulo da atividade

transportadora, inibição em altas concentrações e expulsão do elemento de volta à

solução externa (LASAT, 2000).

2.6 TOXIDADE EM PLANTAS POR CHUMBO

Provavelmente a absorção de chumbo é um processo passivo, ou seja, não

metabólico, que acontece de forma rápida, no entanto o transporte à longa distância é

pequeno. A endoderme atua como barreira parcial acumulando o metal. No caso de

plantas acumuladoras a absorção acontece de forma progressivamente menor à medida

31

que a concentração do meio se eleva, no caso de espécies excluídas a quantidade na

parte aérea se mantém constante na presença de uma faixa ampla de concentração até

um limite máximo de absorção e acima disso não é regulada (MALAVOLTA, 2006).

O chumbo na forma iônica, Pb2+, é pouco móvel no solo, no entanto as formas

orgânicas de Pb-tetraetilo, trietilo e dietilo, são extremamente móveis e chegam

rapidamente às raízes das plantas (FAQUIN, 2005).

Como efeitos tóxicos do chumbo, foram observadas alterações como: clorose e

escurecimento do sistema radicular, inibição da fotossíntese, alteração do sistema

nutricional de minerais, no balanço hídrico e no sistema hormonal além da diminuição

no desenvolvimento da planta (efeito observado em estudos com solução nutritiva)

(SHARMA; DUBEY, 2005).

O Pb absorvido acumula nas paredes celulares o que provavelmente diminui seu

efeito tóxico e o transporte para outras partes da planta. Estudos apontam que a toxidez

do chumbo está relacionada ao metabolismo do ferro e a formação dos grupos heme

(FAQUIN, 2005).

Espécies com resistência a toxidade por Pb adoram estratégias de desintoxicação

como o sequestro do metal para o vacúolo, síntese de fitoquelatina, e capacidade de

restringir o metal à parede celular (SHARMA; DUBEY, 2005).

O chumbo inorgânico tem a tendência de formar sais insolúveis e complexos,

reduzindo a disponibilidade para as plantas via raízes, assim para que provoque efeitos

tóxicos visíveis na fotossíntese, no crescimento e outros parâmetros é necessário que

este ocorra em concentrações muito elevadas (WHO, 1995).

De acordo com Who (1995), o experimento de Bazzaz em 1992, foi realizado

com plantas de Helianthus annuus (girassol) submetidas a uma solução de sal de

chumbo, por cinco dias, as plantas apresentaram uma redução da fotossíntese e

respiração. O mesmo autor em outro experimento testou o comportamento de milho e

soja na presença de cloreto de chumbo, que também apresentaram redução da

fotossíntese e da respiração.

O autor ainda expõe, que o experimento de Barker em 1972, expos o caule de

couve-flor, raiz de cenouras, tubérculos de batata e alface a solução de acetato de

chumbo, resultando na diminuição de massa fresca da alface e cenoura, a couve-flor e

batata apresentaram a diminuição crescimento.

32

Who (1995) também fala que os experimentos feitos por Bell e Patterson em

1926, com o bulbo de hyacinth (jacinto), exposto a soluções de acetato de chumbo,

apresentou inibição do crescimento da raiz em concentração.

A Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (Environmental

Protection Agency - EPA) desenvolve pesquisas na área de fitorremediação desde os

anos 1980 e apresenta uma tabela de plantas remediadoras extraído do Introduction to

Phytoremediation. Na qual, são apontadas plantas que são comprovadamente

remediadoras de metais pesados, sendo a Brassica juncea popularmente conhecida

como mostarda-castanha ou mostarda-marrom; a Thlaspi caerulescens e a Alyssum

wulfenianum, pertencentes à família das Brassicáceas; Populus deltoides, Populus

charkowiieensis e Populus tricocarpa arbóreas hibridas pertencentes à família das

Salicaceae; e a Helianthus annuus, popularmente conhecida como girassol.

Algumas pesquisas feitas no Brasil foram tomadas como referencia, porque

verificam o potencial de remediação de chumbo de algumas espécies, os experimentos

foram feitos em laboratório, em ambientes controlados, geralmente com soluções,

conforme a Tabela 1.

Tabela 1 - Espécies utilizadas na fitorremediação de Pb

Espécie Nome popular Referencia

Ricinus Communis L. Mamona LIMA, 2000

Melissa officinalis Herva-cidreira CHAVES et al., 2010

Pteris sp. Samambaia AMARAL, 2013

Andropongon sp. Gramínea AMARAL, 2013

Helianthus annuus L. Girassol LIMA, 2010, PEREIRA, 2005

Canavalia ensiformis Feijão-de-porco PEREIRA, 2005, ROMEIRO, 2007

Zea Mays Milho PEREIRA, 2005

Mentha crispa L. Hortelã SÁ et al, 2015

Macadamia integrifolia Macadâmia VILAS BOAS et al, 2015

Jatropha curcas L. Pinhão manso GOUVEIA; MACRUZ; ARAÚJO, 2015

Mucuna aterrima Mucuna preta SANTOS et al., 2013

33

2.7 ESPÉCIES ADOTADAS NA PESQUISA

Para o presente trabalho foram escolhidas quatro espécies de plantas para

verificar o potencial remediador em solos contaminados com chumbo. Alguns fatores

foram determinantes na escolha das espécies como: morfologia, as espécies não serem

comestíveis, terem boa adaptação à região, rápido crescimento e valor de aquisição e

manutenção baixo.

Braga (2012) explica que a escolha de diferentes morfologias vegetais auxilia na

composição do projeto paisagístico proposto por arquiteto urbanista e engenheiro

agrônomo para recuperação de áreas contaminadas. As características apresentadas por

cada espécie como variedade de cores, texturas, formatos e volumes, ajudam a deixar o

local mais interessante visualmente, conforme Figura 01.

Figura 1: Fazenda Tacaruna - RJ Fonte: BURLE MAX (2016)

Para gerar espaços de interesse compositivo é preciso trabalhar de forma

harmônica e em equilíbrio, o que não quer dizer simetria. Através de ritmos, unidades,

volumes, dominâncias e pesos visuais, que possibilitam proporcionar dinamismo no

espaço e assim despertar maior interesse e zelo na população (CHING, 2006).

As espécies não serem comestíveis ou apresentarem frutos que possam ser

consumidos por animais ou seres humanos, minimizando a possibilidade de uma

contaminação da cadeia alimentar caso o contaminante seja absorvido e translocado na

planta (EPA, 2000).

34

Foram selecionadas a partir do livro Plantas Ornamentais no Brasil: arbustivas,

herbáceas e trepadeiras, dos autores Lorenzi e Souza (2001) espécies que compõem no

momento os jardins brasileiros e as que, ainda no estado silvestre, tem potencial para

compô-lo, além de serem comumente encontradas no paisagismo urbano da região.

Além de serem espécies herbáceas, que possuem tecidos pouco consistentes, o que

influencia no rápido crescimento no intuito de que apresente uma resposta rápida à

contaminação. Ainda considerando o baixo custo de aquisição das mudas T. pallida no

valor de R$1,70, O. jaburani R$2,35, S. trifasciata R$ 5,00 e C. gracilis R$1,70 (valores

do Viveiro Big Garden) e baixa manutenção, o que viabiliza o experimento e sua

aplicação em grande escala.

Assim, as espécies escolhidas e suas principais características estão descritas a

seguir na ordem alfabética de suas famílias:

Conforme Figura 2, a espécie Tradescantia pallida pertence à família

Commelinaceae, conhecida popularmente pelo nome de trapoeraba-roxa e coração-roxo.

É uma herbácea, suculenta nativa do México, deve ser cultivada a pleno sol para que a

coloração das folhas fique evidente. Bastante utilizada como forração e em maciços,

como planta perene com terra enriquecida e de boa fertilidade e material orgânico,

mantida úmida e não tolera baixas temperaturas do inverno (LORENZI; SOUZA,

2001).

Figura 2: T. Pallida – Canteiro Central da Av. São Paulo de Maringá-PR Fonte: AUTOR (2015)

Conforme Figura 3, a espécie Ophiopongo jaburani pertence à família Liliaceae,

vulgarmente conhecida como barba-de-serpente. Herbácea de folhagem ornamental,

originária da China e Japão, pode ser cultivada a meia-sombra ou a pleno sol em

bordaduras ou como forração. Aprecia terra rica em extrato orgânico e permeável,

35

devendo ser mantida úmida. Apresenta folhas com listras amarelo-douradas de efeito

decorativo, sua inflorescência é em espigas curtas, com flores brancas, não tendo grande

valor ornamental (LORENZI; SOUZA, 2001).

Figura 3: O. jaburani – Canteiro do Unicesumar de Maringá-PR Fonte: AUTOR (2015)

Conforme Figura 4, a espécie Sansevieria trifasciata também pertence à família

Liliaceae, tendo como nome popular espada-de-são-jorge. Herbácea de origem africana

pode ser mantida a pleno sol ou a meia sombra em bordaduras e maciços, apresenta boa

resistência a solos áridos e ao calor tropical, como também ao frio, por essa boa

adaptação é encontrada em várias regiões do Brasil. Apresenta uma grande variedade de

folhas com margens creme-amareladas, curtas, com manchas transversais, acinzentadas.

Sua inflorescência não tem importância ornamental, é longa em forma de espiga com

pequenas flores brancas (LORENZI; SOUZA, 2001).

Figura 4: S. trifasciata - Canteiro Central da Av. Paraná de Maringá-PR Fonte: AUTOR (2015)

36

Conforme Figura 5, a espécie Cuphea gracilis pertencente à família Lythraceae,

popularmente conhecida como érica ou falsa-érica, herbácea perene originária do Brasil.

Apresenta folhas pequenas, perene e sempre verdes, as flores também pequenas lilases

ou brancas, que se formam o ano todo. Indicada para formação de bordaduras e

forrações apreciam meia-sombra ou pleno sol, com solo enriquecido com matéria

orgânica e boa drenagem e não toleram o frio (LORENZI; SOUZA, 2001).

Figura 5: C. gracilis Canteiro Central da Av. Goiás de Cianorte-PR Fonte: AUTOR (2015)

37

3 METODOLOGIA

As metodologias estudadas como base para desenvolver o experimento foram as

descritas por Chaves et al. (2010) e Pereira (2005).

Chaves et al., (2010) descrevem que o experimento realizado aconteceu em casa

de vegetação na Unidade Acadêmica de Engenharia Agrícola da Universidade Federal

de Campina Grande no período de julho a outubro de 2011, utilizando-se vasos

plásticos com 10 L de capacidade os quais foram preenchidos com 8,60 kg de substrato.

O experimento foi instalado em delineamento inteiramente casualizado, com três

repetições, sendo com cinco doses de Cu e Zn (0; 20; 40; 60 e 80 mg dm-3) perfazendo

o total de trinta unidades experimentais, sendo quinze unidades com Cu e outros quinze

com Zn, os elementos utilizados como contaminantes foram sulfato de cobre e sulfato

de zinco.

As unidades receberam sementes de Jatropha curcas L. (pinhão-manso), após 30

dias foi mantida uma planta por unidade o experimento teve a duração de 90 dias,

monitorados diariamente. Após 90 dias as plantas foram colhidas, sendo o material

vegetal separado em raízes, caules e folhas e seco em estufa de circulação forçada de ar

a 70oC, até peso constante, foi pesado e moído em moinho tipo Wiley. Posteriormente,

efetuou-se a digestão nitroperclórica do material para determinação, nos extratos, de Cu

e Zn por espectrofotometria de absorção atômica.

Pereira (2005) descreve que o experimento realizado aconteceu em casa de

vegetação em cultivo hidropônico no Centro Experimental Central do Instituto

Agronômico, em Campinas (SP) no período de 26 de março a 4 de maio de 2004. Os

tratamentos constituíram-se de concentrações crescentes de Pb (0, 100; 200 e 400 µmol

L-1), em solução nutritiva usando o acetato de chumbo (Pb (CH3COO)2.3H2O). As

plantas utilizadas foram da espécie Canavalia ensiformis L. (feijão-de-porco). O

delineamento experimental adotado foi o de blocos inteiramente casualizados, em

esquema fatorial 4 x 1, com três repetições, sendo cinco plantas por parcela.

As sementes foram colocadas para germinar durante seis dias, após sete dias, as

plantas foram transferidas para os vasos, contendo solução nutritiva. Depois de onze

dias, trocou-se a solução nutritiva dos vasos por solução tratada com concentrações

crescentes de chumbo. As plantas foram mantidas por um período de 28 dias em

exposição ao metal. No fim do experimento, as partes aéreas e as raízes foram separadas

38

e secas em estufa em temperatura entre 65 e 75 °C até a massa constante. Em seguida, o

material foi triturado em moinho tipo Willey, para as análises do conteúdo de Pb. Fez-se

a digestão via seca, por incineração das amostras e dissolução das cinzas com ácido

clorídrico (HCl) e o Pb foi determinado por espectrofotometria de chama induzida por

plasma.

Segundo Abreu (1997), após a colheita das amostras, é necessário interromper os

processos químicos e biológicos preservando as mesmas de ações microbiológicas

durante o processo de armazenagem. A inativação das enzimas acontece em

temperaturas superiores a 60ºC por esse motivo se faz a secagem do material em estufa,

até obter peso constante.

Para análise das amostras, estas precisam estar solubilizadas, ou seja, é

necessária a destruição da matéria orgânica e os elementos devem estar em solução. A

metodologia escolhida para o processo foi a de via seca, que se faz por meio de

incineração das amostras em mufla, e dissolução dos resíduos em meio ácido (ABREU,

1997).

Nesse procedimento o oxigênio participa do processo de incineração oxidando a

matéria orgânica, resultando somente os resíduos inorgânicos. A seguir é dissolvido em

meio ácido. Este método permite o trabalho com uma quantidade maior de amostras e

um melhor controle das contaminações (NOGUEIRA, 2003).

Para os métodos analíticos é necessária uma calibração do equipamento de

leitura, esse processo inclui uma curva de calibração. Assim, vários padrões de

concentração conhecida do material a ser analisado são introduzidos ao equipamento, e

a resposta instrumental é registrada. Espera-se em um intervalo relevante de

concentração obter-se uma curva linear, estando menos sujeita a erros. Deste modo a

equação é adaptada à curva de calibração pela técnica dos mínimos quadrados de forma

que as concentrações da amostra possam ser calculadas diretamente (SKOOG, 2002).

A pesquisa foi desenvolvida no domínio do Campus do Unicesumar, no

município de Maringá, no Estado do Paraná, Brasil, de latitude 23° 26' Sul, longitude

51° 55' Oeste e altitude de 513 metros. No período de 29 semanas, de Março à Outubro

de 2015.

As mudas foram obtidas no viveiro Big Garden, localizado na Av. Sen. Petrônio

Portela, 1086 - Zona 38, Maringá - PR, foram transplantadas em vasos plásticos,

contendo substrato (palha de arroz carbonizada) e solo (latossolo vermelho

eutroférrico), coletado na camada de 0 a 20 cm, em área não cultivada do campus

39

universitário do Unicesumar, portanto, sem histórico de aplicação de produtos químicos

agrícolas. A mistura foi completamente homogeneizada, umedecida e acondicionada

nos vasos, juntamente com as mudas, permanecendo na casa de vegetação por um

período de oito semanas para aclimatação (PEREIRA, 2005, CHAVES et al., 2010),

conforme Figura 6.

Figura 6: Vasos na Casa de Vegetação Fonte: AUTOR (2015)

O experimento foi realizado em delineamento inteiramente casualizado,

contendo 4 repetições para cada caso contaminada e sem contaminação, totalizando 8

vasos por espécie, conforme Tabela 2, sendo dividido em: I) amostras sem

contaminação de chumbo, denominadas de testemunhas e II) amostras contaminadas

com chumbo, ao qual foi adicionado ao solo cerca de 20,0 gramas de sulfato de chumbo

II (PbSO4), da marca Vetec (teor 99%, PM= 303,26 g/mol).

Tabela 2 - Delineamento experimental

Espécies Trapoeraba

roxa

Barba de

serpente

Espada de

são jorge Erica Quantidade

Testemunhas 4 4 4 4 16

Contaminação (20g) 4 4 4 4 16

Total 32

A contaminação com sulfato de chumbo ocorreu por meio da inserção do sólido

em aberturas dispostas lateralmente, conforme Figuras 7 e 8, próximas às raízes das

40

plantas, a adição da forma sólida na parte superior teve como objetivo liberar o

elemento Pb (chumbo) lentamente, em função da irrigação. O intuito é que aconteça

lixiviação em pequenas porções do íon Pb2+ (tóxico) na forma descendente, simulando

uma contaminação de depósito de resíduos sólidos. A quantidade depositada está bem

acima do estabelecidos pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) (2009)

orientando valores de 200, 350, 1.200 mg kg-1 para área agrícola, residencial e

industrial, respectivamente.

Figura 7: Ilustração da Contaminação Fonte: AUTOR (2015)

Figura 8: Contaminação com Sulfato de Chumbo Fonte: AUTOR (2015)

41

No decorrer do experimento foi feito o registro fotográfico semanal (com

intervalo regular de sete dias) para acompanhamento e comparação do desenvolvimento

das plantas contaminadas com as testemunhas, observando indícios de diferenças como

menor crescimento, necrose, redução da fotossíntese entre outros conforme

experimentos citados por Who (1995) e Faquin (2005).

Posteriormente há 20 semanas, a contar da data de contaminação, foi feita a

colheita da parte aérea das plantas, sua biomassa foi reduzida a partes menores,

acondicionadas em bandejas e secas em estufa da marca De Leo à temperatura entre 65

e 70ºC até atingir peso constante, conforme Figura 9.

A completar 27 semanas da contaminação o desmonte dos vasos foi feito,

realizando nesse período a abertura. No processo de limpeza das raízes observou-se que

a maioria do material colocado para contaminação ainda se encontrava no substrato,

conforme Figura 10, tendo pouca percolação. O substrato dos vasos sem contaminação

foi descartado e os que continha sulfato de chumbo foi separado para descarte

apropriado.

Depois de secas as amostras foram trituradas em pedaços menores, colocadas em

cadinho, pesadas e levadas ao forno mufla da marca SP Labor® com rampa de

aquecimento de no máximo 1200oC, permanecendo em temperatura de 800ºC por 4h e

de 1200ºC por 8h, para que a parte orgânica fosse incinerada.

Figura 9: Secagem em Estufa Fonte: AUTOR (2015)

42

Figura 10: Sulfato de Chumbo Concentrado no Substrato Fonte: AUTOR (2015)

A calibração, efetuada para a quantificação do chumbo, foi realizada recorrendo a

soluções padrão, preparadas com sulfato de chumbo e água destilada com dez diluições

diferentes, sendo que a mais concentrada trata-se do limite de solubilização do sal,

3.8mg/L, e as duas menores foram desconsideradas, pois estavam abaixo do índice de

leitura do equipamento, conforme Figura 11.

Figura 11: Curva Padrão de Sulfato de Chumbo (Espectroscopia de Absorção Atômica) Fonte: THERMO SCIENTIFIC (2015)

As análises foram feitas por espectroscopia de absorção atômica de chama e

plasma no laboratório Texsa, localizado à Av. Florivaldo R. Tampelini, 1470, Parque

Industrial I, Umuarama/Paraná, pelo químico responsável Djalma Palin Junior, no dia

20 de novembro de 2015.

43

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

As observações foram realizadas pela analise comparativa entre testemunhas e

amostras contaminadas e foram contemplados os seguintes aspectos:

1- Crescimento vertical e horizontal;

2- Folhagem;

3- Florescência (quando coube);

4- Surgimento de novas folhagens;

As plantas de T. Pallid, (trapoeraba-roxa), apresentou resultados demostrando

que as plantas que receberam a contaminação desenvolveram-se normalmente em

comparação visual com as testemunhas, conforme Figuras 12, 13 e 14. Quanto aos

resultados químicos não indicam quantidades significativa de Pb na parte aérea da

planta de solo contaminado.

Figura 12: T. Pallida - Testemunha Fonte: AUTOR (2015)

Figura 13: T. Pallida - Contaminação com Chumbo (20,0g) Fonte: AUTOR (2015)

44

Já os resultados químicos da análise das raízes, apresentaram uma quantidade de

2,54mg de Pb /g de planta, comprovando a capacidade adsortiva desta espécie,

demonstrando um potencial de adsorção equivalente à aproximadamente 0,176% de Pb

por massa seca de sua raiz.

Figura 14: T. Pallida (raiz) Fonte: AUTOR (2015)

O período de incubação reduzido não permite uma melhor quantificação deste

potencial, porem os resultados demonstram possibilidade de se utilizar a T. Pallid como

remediadora de Pb. Encontraram-se complicações no manuseio dessa espécie no

momento dos registros fotográficos, pois se quebra com muita facilidade.

Na espécie O. jaburani, (barba-de-serpente), foi possível observar brotamento

normal de folhas novas nas plantas com contaminação nas mesmas proporções

apresentadas pelas testemunhas, conforme Figuras 15, 16 e 17.

Figura 15: O. jaburani - Testemunha Fonte: AUTOR (2015)

45

Figura 16: O. jaburani - Contaminação com Chumbo (20,0g) Fonte: AUTOR (2015)

Quanto aos resultados químicos das raízes observou-se uma quantidade de

0,91mg de Pb /g de planta, comprovando a capacidade adsortiva desta espécie

demonstrando um potencial de adsorção equivalente a 0,04% de Pb por massa seca de

sua raiz.

Figura 17: O. jaburani (raiz) Fonte: AUTOR (2015)


potencial, porém, os resultados demonstram possibilidade de se utilizar a O. jaburani

como remediadora de Pb.

Os indivíduos da espécie S. trifasciata, (espada-de-são-jorge), apresentaram

resultados que demonstram maior brotamento e crescimento em comparação com as

testemunhas, conforme Figuras 18 e 19.

Quanto aos resultados químicos, feitos na parte foliar, observou-se a capacidade

absortiva desta espécie, pois apresentou uma quantidade de 0,75mg de Pb /grama de

folhas, o que equivalente a 0,043% massa seca.

46

Figura 18: S. trifasciata - Testemunha Fonte: AUTOR (2015)

Figura 19: S. trifasciata - Contaminação com Chumbo (20,0g) Fonte: AUTOR (2015)

As raízes também apresentaram um maior desenvolvimento em termos de

volume, conforme Figura 20. Os resultados químicos apresentaram uma capacidade

absortiva das raízes sendo detectado uma quantidade de 0,7879mg de Pb massa/massa

retido, o que equivale á 0,053% de massa seca.

47

Figura 20: S. trifasciata (raiz) Fonte: AUTOR (2015)


potencial, porem os resultados demonstram possibilidade de se utilizar a S. trifasciata


A C. gracilis(érica ou falsa-érica), apresentou nas plantas que receberam

contaminação de Pb uma floração constante, e o brotamento mais acelerado na parte

aérea, conforme Figuras 21 e 22.

Figura 21: C. gracilis - Testemunha Fonte: AUTOR (2015)

As raízes das testemunhas em comparação visual com as que receberam

contaminação apresentam características semelhantes, conforme Figura 23. Quanto aos

resultados químicos observou-se uma quantidade de 1,3 mg Pb /grama de planta,

comprovando a capacidade adsortiva desta espécie demonstrando um potencial de

adsorção equivalente a 0,2% de Pb por massa seca de sua raiz.

48

Figura 22: C. gracilis - Contaminação com Chumbo (20,0g) Fonte: AUTOR (2015)

Figura 23: C. gracilis (raiz) Fonte: AUTOR (2015)


potencial, porem os resultados demonstram possibilidade de se utilizar a C. gracilis


As espécies estudadas apresentaram características visuais contraditórias à

bibliografia revisada, não apresentando sintomas de intoxicação descritos como redução

do crescimento, necrose foliar, inibição da fotossíntese, como apresentado por Sharma e

Dubey (2005).

A abundancia de floração apresentada pelas espécie C. gracilis, popularmente

conhecida como érica ou falsa-érica, pode ser um indicativo de alteração do sistema

hormonal apresentado por intoxicação conforme apresentado por Sharma e Dubey

(2005).

49

5 CONCLUSÕES

As espécies estudadas Tradescantia pallida (trapoeraba-roxa), Ophiopongo

jaburani (barba-de-serpente), Sansevieria trifasciata (espada-de-são-jorge) e Cuphea

gracilis (érica ou falsa-érica) apresentaram um potencial em adsorver Pb em suas raízes.

Ao avaliar visualmente o crescimento das espécies, comparando os indivíduos

sem contaminação e contaminados, não foi possível verificar indícios de intoxicação,

sendo que estes tiveram um crescimento normal.

Através de análises químicas laboratoriais foi possível determinar que todas as

espécies estudadas, apresentam um potencial remediador na retenção de Pb em suas

raízes, em função da forma que o contaminante foi disponibilizado no solo sendo que a

T. Pallid apresentou uma quantidade de 2,54 mg de Pb massa/massa retido, o

equivalente á 0,176% na raiz, a O. jaburani apresentou uma quantidade de

aproximadamente 0,91 mg de Pb massa/massa retido, equivalente á 0,04% na raiz, a S.

trifasciata apresentou uma quantidade de 0,7879 mg de Pb massa/massa retido, o que

equivale á 0,053% na raiz, e a C. gracilis apresentou uma quantidade de 1,3 mg de Pb

massa/massa retido, o que é equivalente á 0,2% nas raízes, conforme Tabela 3.

Tabela 3 - Potencial remediador das espécies estudadas

Espécies Pb m/m raiz % na raiz Pb m/m Aérea

T. Pallid 2,54mg 0,176% -

O. jaburani 0,91mg 0,04% -

S. trifasciata 0,7879mg 0,053% 0,75mg

C. gracilis 1,3mg 0,200% -

Apenas a S. trifasciata apresentou translocação do Pb para a parte aérea, sendo

eficiente em acumular 0,043% de Pb, apresentando potencial fitoextrator de Pb. Com

exceção da S. trifasciata, as plantas desenvolvem mecanismos de defesas para impedir

que o contaminante seja translocado para a parte aérea.

Dentre as espécies observadas, a C. gracilis foi a que apresentou maior

eficiência na retenção do Pb equivalente á 0,2% e a O. jaburani foi a que apresentou

menor retenção 0,04% .

50

Todas as espécies estudadas que receberam contaminação por Pb apresentaram

uma aparência semelhante ao das plantas testemunhas e nenhum dos indivíduos morreu,

indicando uma resistência ao elemento.

Ressalta-se que embora a quantidade de Pb adsorvido e absorvido pelas plantas

apresentar-se baixo, isso se deve ao curto intervalo de exposição das plantas ao Pb

ionizável.

Entre as sugestões propostas para estudos futuros estão:

1- Determinar o potencial real absorvedor da S. trifasciata (espada-de-são-

jorge).

2- Estudar o processo metabólico da S. trifasciata (espada-de-são-jorge).

3- Determinação da absorção e adsorção das plantas em presença de Pb2+ em

solução (irrigação).

4- Verificar se as plantas são capazes de adsorver/absorver mais, se expostas

por mais tempo ao Pb ionizável.

51

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FITORREMEDIAÇÃO POR MEIO DE PLANTAS ORNAMENTAIS … · aproximadamente 20,0 gramas de sulfato de chumbo II (PbSO4), para fins comparativos, foi estabelecido uma testemunha (planta